Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM10

Transkript

1 ITM Stockholms Universitet SMHI SLB Rapport 4:24 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM1 Slutrapportering av FoU projekt Christer Johansson 1,2 & Michael Norman 1 1 SLB, Miljöförvaltningen, Stockholm 2 ITM Stockholms universitet Gunnar Omstedt SMHI, Norrköping Erik Swietlicki Avdelningen för Kärnfysik, Lunds universitet November, 24 Gatu- och fastighetskontoret

2 Förord Denna rapport är en samlad redovisning av två projekt som huvudsakligen finansierats av Vägverket: "Utveckling och validering av modell för beräkning av PM1 i urban miljö" med Christer Johansson (SLB/ITM) som projektansvarig samt "Försök med intensifierat vintervägunderhåll i Stockholmsregionen" med Kerstin Gustavsson (Vägverket Stockholm, VST) som projektansvarig. Uppdragsgivare på Vägverket i Borlänge har varit Martin Juneholm. I rapporten redovisas också resultat från studier av hur partikelhalterna påverkas av intensifierat vintervägunderhåll i Stockholms innerstad. Det senare arbetet har finansierats av Stockholms gatu- och fastighetskontor (ansvarig Göran Westberg, GFK) samt av Miljöförvaltningen i Stockholm. Syftet med både Vägverkets och Gatu- och fastighetskontorets försök har varit att hitta driftmetoder som kan minska halterna av partiklar. Arbetet har pågått under tre år (22-24). Planering av arbetet och redovisning av resultat har skett kontinuerligt i två referensgrupper; en samordnad av Kerstin Gustavsson och en samordnad av Göran Westberg. Dessa grupper har skiftat i sammansättning men huvudsakligen bestått av representanter från Vägverket Region Stockholm och Borlänge (Martin Juneholm, Ingvar Arebratt, Dick Gahnberg, Alf Peterson, Ola Pettersson med flera), Gatu- och fastighetskontoret Stockholm (Göran Westberg, Rolf Gustafsson), Norrmalms stadsdelsförvaltning (Anders Carlsson), Stockholms Miljöförvaltning (Christer Johansson, Michael Norman), Länsstyrelsen i Stockholms län (Isabell Lundberg, Jesper Johansson) samt VTI, Linköping (Mats Gustafsson). I samband med åtgärdsförsöken har även olika entreprenörer deltagit i arbetet: - Nyfam AB (Per Nyström) har deltagit som leverantör av kalcium magnesium acetat (CMA), kunskap om detta ämne och appliceringen på gatorna - Mandresa AB för sopning av Norrlandsgatan med omnejd - Stockholm Entreprenad AB (Denny Löfberg) för spridning av CMA - Vägverket Produktion AB bland annat för spolning av vägrenar längs motorvägen. Vägverket region Stockholm och Gatu- och fastighetskontoret har bidragit med information till allmänheten, trafikräkningar och hjälp vid installation av mätutrustning. Partikelmätningar, kemiska analyser och modellutvecklingsarbetet har genomförts i samarbete mellan SLB, Miljöförvaltningen, Stockholm, Institutet för tillämpad miljöforskning vid Stockholms universitet, Avdelningen för Kärnfysik vid Lunds universitet, SMHI, Norrköping. Övriga deltagare i modellutvecklingsprojektet har varit: Michael Norman, SLB, Miljöförvaltningen, Stockholm Billy Sjövall, SLB, Miljöförvaltningen, Stockholm Per-Åke Johansson, SLB, Miljöförvaltningen, Stockholm Magnus Brydolf, SLB, Miljöförvaltningen, Stockholm Erik Swietlicki, Avdelningen för Kärnfysik, Lunds universitet Torsten Nilsson, Avdelningen för Kärnfysik, Lunds universitet

3 Gunnar Omstedt, SMHI, Norrköping Vaclav Vesely, ITM Stockholms universitet Hans Karlsson, ITM Stockholms universitet Luftföroreningsmätningarna i detta projekt har samordnats med mätningar av partikelantalskoncentrationer och partikelstorleksfördelning inom ramen för forskningsprojektet PASTA (Partiklar i stadsmiljö) som finansieras av Naturvårdsverkets SNAP program ( PASTA har även finansierats av VINNOVA och Formas. En studie i projektet har resulterat i en magisterexamen vid Lunds universitet. Två doktorander vid ITM Stockholms universitet har arbetat i projektet som hittills resulterat i en vetenskaplig publikation 1 och ytterligare 2 manus 2 är på gång. Värdefulla synpunkter på en tidigare version av denna rapport har erhållits från Martin Juneholm, Håkan Johansson, Kerstin Gustavsson, Göran Westberg, Mats Gustafsson, Karl-Gunnar Westerlund, Magnus Brydolf och Tage Jonson. Stockholm, december, 24 Christer Johansson (projektledare) Docent vid Institutionen för tillämpad miljöforskning, Stockholms universitet samt vid SLB analys, Miljöförvaltningen, Stockholm 1 Gidhagen, L., C. Johansson, G. Omstedt, J. Langner and G. Olivares, 24. Model simulations of NOx and ultrafine particles close to a Swedish highway. Environmental Science & Technology, 38, Omstedt, G., Bringfelt, B., Norman, M. & Johansson, C., 24. An emission model for re-suspension of particles in Swedish road environments. Norman, M. & Johansson, C., Different measures to reduce PM1 levels from road traffic in Stockholm City area.

4 Innehållsförteckning 1 SAMMANDRAG OCH SLUTSATSER BAKGRUND SYFTEN GENOMFÖRANDE MÄTUTRUSTNING MÄTPLATSER Norrlandsgatan Sveavägen Vallstanäs BETYDELSE AV OLIKA FAKTORER FÖR PM1 EMISSIONERNA AVGASPARTIKELUTSLÄPPEN SLITAGE AV BROMSBELÄGG SLITAGE AV DÄCK SLITAGE AV VÄGBANOR Vägmaterialets betydelse Dubbdäckens betydelse slitage av vägbanor och PM Betydelse av sandning och saltning för vägbaneslitage RESUSPENSION Vägbanans fuktighet Fordonshastighet, tung trafikandel Vindhastighetens betydelse SAMMANFATTANDE JÄMFÖRELSE AV OLIKA EMISSIONSFAKTORERNA OLIKA ÅTGÄRDERS BETYDELSE FÖR PM1-HALTERNA FÖRSÖK MED INTENSIV SOPNING AV VÄGBANA Norrlandsgatan Vallstanäs Erfarenheter i andra städer av gaturenhållningens påverkan på PM FÖRSÖK SPOLNING AV VÄGREN Vallstanäs FÖRSÖK MED DAMMBINDNING MED CMA Vallstanäs Uppvirvling av ansamlat vägdamm i vägren vid Vallstanäs Norrlandsgatan Erfarenheter med dammbindning från våra grannländer KÄLL RECEPTORBERÄKNINGAR SYFTE MÄTUTRUSTNING OCH ANALYSER Aerosolprovatgare Grundämnesanalys av aerosolproven RESULTAT OCH DISKUSSION Vallstanäs Jämförelse med SMHIs PM1-modell Emissionsfaktorer beräknade utifrån käll-receptormodellen och SMHIs spridningsmodell Sveavägen... 66

5 7.4 SAMMANFATTNING KÄLL-RECEPTORMODELLERING VALLSTANÄS UTVECKLING AV SPRIDNINGSMODELL BESKRIVNING AV MODELLEN VALIDERING Hornsgatan Vallstanäs EMISSIONSFAKTORER FÖR PM1...FEL! BOKMÄRKET ÄR INTE DEFINIERAT. 8.4 KÄNSLIGHETSANALYS OCH VALIDERING AV MODELLEN REFERENSER BILAGA KALCIUMMAGNESIUMACETAT, CMA... 87

6 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM1 1 1 Sammandrag och slutsatser 1.1 Bakgrund Den urbana aerosolen består av en komplex blandning av partiklar. Storlek, form och kemisk sammansättning varierar kraftigt beroende på variationer i de olika källornas partikelemissioner. De allra minsta är enstaka nanometer stora och de största är hundratals mikrometer (som ett knappnålshuvud i Globen!). I Miljöbalken reglerar miljökvalitetsnormerna PM1-halterna i luften, det vill säga massan av alla partiklar mindre än 1 mikrometer i diameter. I Stockholm överskrids normen på många platser. Mätningar visar att det inte finns någon tendens att PM1- halterna skulle minska i gatunivå. Längs vissa gator i innerstaden samvarierar PM1-halterna mycket väl i tiden medan andra gator uppvisar helt andra variationer. På Norrlandsgatan med ca 15 tusen fordon per dygn är halterna lika höga som på Sveavägen med drygt 3 tusen fordon per dygn. Halterna av PM1 är högst under våren och lägst under sensommaren/hösten. Halterna i gatunivå i Stockholm är kraftigt förhöjda jämfört med den urbana bakgrundshalten, det vill säga halten ovan taknivå. Inte bara i Stockholms innerstad utan även i andra kommuner i länet och längs större vägar i ytterområdena sker överskridanden av miljökvalitetsnormerna. Helt klart är att det är vägtrafiken som är huvudorsaken till överskridandena. För att minska PM1-halterna i trafikmiljö och klara miljökvalitetsnormen krävs lokala åtgärder. För att dessa skall bli effektiva krävs kännedom om vad som styr PM1-halterna och vilka källor som står för de största utsläppen. Eftersom både den fina och den grova partikelfraktionen medför negativ hälsopåverkan motiverar detta haltminskningar för både de ultrafina och de grova partiklarna. Denna rapport är en samlad redovisning av projekt som genomförts under 3 år i samarbete mellan Vägverket region Stockholm, Stockholms gatu- och fastighetskontoret och miljöförvaltning, SMHI, Norrköping samt universiteten i Stockholm och Lund. 1.2 Syften I denna rapport presenteras resultaten från olika projekt med samma övergripande syften nämligen att förstå betydelsen av olika källor till PM1-halterna och vilka åtgärder som är effektivast för att reducera halterna. Projektet "Utveckling och validering av modell för beräkning av PM1 i urban miljö" har syftat till att utveckla en modell som kan användas på ett tillförlitligt sätt vid kontroll av luftburna partiklar i urban miljö och vid miljökonsekvensbeskrivningar i plansammanhang (till exempel detaljplaner och arbetsplaner) samt validera modellen med käll- receptorberäkningar samt att klarlägga betydelsen av olika källor till halterna av partiklar mätt som PM1 i urban miljö Projektet "Försök med intensifierat vintervägunderhåll i Stockholmsregionen", som behandlat det statliga vägnätet har syftat till att testa olika driftmetoder och åtgärder som kan leda till en reduktion av partikelhalterna. Ett motsvarande projekt har behandlat det kommunala vägnätet i Stockholm: Intensifierat vintervägunderhåll i Stockholms innerstad. 1.3 Olika faktorers inverkan på partikelhalterna I rapporten diskuteras de viktigaste faktorerna som påverkar emissioner och partikelhalter. Slitaget av vägbanorna påverkas kraftigt av dubbdäcksanvändningen vilket leder till direkta emissioner till luften och till ackumulation på våta vägbanor. Ackumulerade partiklar kan virvlas upp när körbanorna blir torra. Sandning och saltning bidrar direkt till ökade partikelmängder och till att slitaget av vägbanorna ökar. Uppvirvlingen orsakas främst av att

7 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM1 2 fordonen ger upphov till turbulens. Även fordonens hastighet och andelen tunga fordon påverkar uppvirvlingen. Ökande vindhastighet leder till minskade halter av framför allt grova partiklar med en diameter mellan 2.5 och 1 µm. Först vid vindhastigheter över 11 m/s kan viss påverkan på uppvirvlingen av grova partiklar antydas. Baserat på resultat från andra studier kan PM1-halterna öka med upp emot 75 % i direkt anslutning till sandning av vägbanan men effekten varar endast några få timmar. Varaktigheten beror sannolikt på fordonsmängden, hastigheten och meteorologiska betingelser i samband med sandningen. Vid torra vägbanor räcker det med ett fåtal fordonspassager för att en eventuell depå av partiklar har försvunnit från vägbanan på grund av fordonens turbulens. En jämförelse av de genomsnittliga emissionsfaktorerna för PM1 i Stockholms stad år 23 (emission per fordon per kilometer för den genomsnittliga fordonsparken) visar att resuspension och direktemission på grund av vägslitage är de helt dominerande faktorerna. Dessa står för omkring 88 % av den totala emissionen (ca 24 mg/fkm) från vägtrafiken. Avgasemissionerna står för 8 % och slitage av bromsar och däck står för 2,5 % respektive 1,8 %. Osäkerheten är stor vad gäller däcksslitagets betydelse och uppgiven andel får betraktas som en grov uppskattning. Resuspension och direktemission av vägslitage (214 mg/fkm i genomsnitt under året) beror till stor del på dubbdäcksanvändningen (mellan 5 % och 85 % av den totala emissionsfaktorn kan bero på dubbdäcken). Mätningar på Hornsgatan visar att den totala emissionsfaktorn varierar kraftigt under året, från ca 1 mg/fkm under juli oktober upp till ca 6 mg/fkm under vårmånaderna mars april. 1.4 Åtgärders effekter på partikelhalterna Försök med olika driftmetoder längs gator i Stockholms innerstad och längs en motorväg utanför Stockholm har gett kunskaper om olika åtgärders betydelse för partikelhalterna. En orsak till de förhöjda halterna skulle kunna vara att det ligger stora mängder sand på vägarna därför genomfördes försök med intensifierad renhållning både i innerstaden och längs motorvägen mot Arlanda. Resultaten visar att sopning av vägbanorna med nuvarande maskinpark förefaller ha liten eller ingen betydelse. Under en period mättes PM1-halter på Norrlandsgatan samtidigt som vägbanan spolades varje dygn. Halter på Norrlandsgatan jämfördes med halter på Sveavägen där ingen sopning utfördes. Antalet överskridanden av miljökvalitetsnormen minskade inte på Norrlandsgatan under försöksperioden. Ingen effekt kunde heller noteras av sopning av motorvägen mellan Stockholm och Arlanda. Snarare visade sig sopning tillfälligt kunna ge något förhöjda halter, vilket indikerats av metallanalyser och källreceptorberäkningar längs motorvägen. Försök med att högtrycksspola vägrenen och mittremsan för att få bort partiklar och sand längs motorvägen hade väldigt liten effekt (<1 %) på PM1-halterna. Längs motorvägen mellan Stockholm och Arlanda genomfördes försök med att sprida en dammbindande lösning på vägbanorna samt att spola av vägren och mittremsa. Försöken visade att dammbindning genom att sprida en lösning av kalciummagnesiumacetat på vägbanan reducerade PM1-halterna markant (ca 35 %). I jämförelse med en kontrollsträcka noterades också betydligt färre antal dygn med halter över miljökvalitetsnormen. Motsvarande försök på Norrlandsgatan i innerstaden gav mindre effekt vilket troligen berodde på att ett för litet område behandlades. Den enskilt mest effektiva åtgärden förefaller vara en reduktion av dubbdäcksanvändningen. Dubbdäcken står för huvuddelen av slitaget av vägbanorna. Detta resultat bekräftas av kontrollerade försök med en provvägsmaskin av VTI (Linköping). Baserat på mätningarna i Stockholm av PM1-halter och mätningar av vägbanornas fuktighet konstateras att vid torra vägbanor kan cirka 1 µg/m 3 lägre PM1 halt erhållas om dubbdäcksandelen sjunker med 1 procentenheter.

8 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM Käll- receptormodellering Mätningarna längs motorvägen och Sveavägen har även innefattat kemiska analyser av partiklarnas sammansättning avseende ett stort antal grundämnen. Resultaten från dessa analyser har använts för att beräkna olika källors bidrag till PM1-halterna. Beräkningarna för motorvägen visar att man kan förklara de uppmätta PM1-halterna med fem olika källor. Av dessa är fyra trafikrelaterade och en utgör en bakgrundskälla. Enligt modellen bidrar bakgrundshalten endast cirka 16 % till totalhalten av PM1 vid motorvägen under mätperioden. Den källa som kan kopplas till direkta fordonsemissioner (avgasutsläpp, bromsar, däck) utgör cirka 1 % av PM1-halten. De dominerande källorna till PM1 är vägslitage. Både fina (<2 µm i diameter) och den grova (>2 µm) partiklar påverkas av vägslitaget. Även den fina partikelfraktionen påverkas av vägbaneslitaget. Resultaten indikerar att andra källor som ger upphov till mekaniskt genererade partiklar (bromsslitage, däcksslitage) troligen är av liten betydelse. Den sopning av motorvägen som utfördes 26 mars hade ingen påvisbar effekt på emissionerna på grund av vägslitaget. 1.6 Modellutveckling och validering En modell har utvecklats för beräkning av emissioner från uppvirvlade partiklar (PM1 och PM2.5) i trafikmiljö. Modellen bygger på två grundläggande antaganden, nämligen att uppvirvlingen är kraftigast då gatan/vägen är torr och att mängden damm på gatan/vägen ökar under vintern. Ökningen tar hänsyn till vägslitage från dubbdäck och sandning/saltning. Modellen har utvärderats med hjälp av mätdata från en innerstadsgata i Stockholm (Hornsgatan) och data från motorvägen norr om Stockholm (Vallstanäs). Resultaten visar att modellen beskriver väl uppmätta halter och också de kraftigt förhöjda PM1-halter som ofta uppmäts senvinter/vår. För PM1-halterna på Hornsgatan förklarar modellen cirka 6 % av variansen i de uppmätta dygnsmedelvärdena under år 2. För PM2.5 förklarar modellen 52 % av variansen i de uppmätta halter. 1.7 De viktigaste slutsatserna i punktform 1. Uppvirvling av partiklar från vägbanorna under torra perioder och direktemission på grund av vägslitage är de dominerande orsakerna till lokalt förhöjda PM1-halter i regionen. Dessa källor står för knappt 9 % av de lokala utsläppen från vägtrafiken. 2. Slitaget av vägbanorna påverkas kraftigt av dubbdäcksanvändningen vilket under torra förhållanden leder till direkta partikelemissioner till luften. Under fuktiga förhållanden leder dubbdäcksslitaget till ackumulation av partiklar på våta vägbanor. Den ackumulerade partikeldepån längs vägbanorna kan senare virvla upp då vägbanorna torkar upp eller sköljas av med dagvattnet. Upp emot 8 % av uppvirvlingen och direktemissionen av grova partiklar kan bero på slitaget som dubbdäcken orsakar, vilket indikerar att väsentligt lägre halter skulle kunna erhållas om andelen fordon med dubbdäck minskar. 3. Relativa betydelsen av uppvirvling och direktemission beror på meteorologiska förhållanden (tiden som vägarna är fuktiga, nederbördsfrekvens och intensitet). Sandningsoch saltningsfrekvens (och mängd) påverkar slitaget av vägbanorna.

9 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM Sopning av vägbanorna förefaller ha liten eller ingen betydelse för PM1-halterna på kort sikt. Mindre sand på vägarna minskar dock slitaget av vägbanorna och kan därför påverka halterna på lite längre sikt. 5. Dammbindning med CMA-lösning reducerade PM1-halterna markant längs motorvägen (ca 35 %). Effekten på en innerstadsgata (Norrlandsgatan) i innerstaden var svårare att kvantifiera. 6. Den enskilt mest effektiva åtgärden att sänka PM1-halterna under vinterhalvåret skulle troligen vara en kraftig reduktion av dubbdäcksanvändningen. Det är osäkert om detta skulle vara en tillräcklig åtgärd eller om ytterligare åtgärder, t ex dammbindning, skulle behövas. 7. Betydelsen av vägslitaget för PM1-halterna har verifierats med hjälp av kemiska analyser av partiklar samt käll- receptorberäkningar. Även den fina partikelfraktionen påverkas av vägbaneslitaget. Resultaten indikerar att andra källor som ger upphov till mekaniskt genererade partiklar (bromsslitage, däcksslitage) troligen är av liten betydelse. 8. En modell som tar hänsyn till vägslitage vid användning av dubbdäck och sandning/saltning har utvecklats för beräkning av emissioner från uppvirvlade partiklar (PM1 och PM2.5) i trafikmiljö. Modellen beskriver väl uppmätta halter och också de kraftigt förhöjda PM1- halter som ofta uppmäts senvinter/vår. Modellen kommer nu att implementeras och testas i Stockholms miljöövervakningsprogram. Den har implementerats i SIMAIR. 1.8 Fortsatt arbete Ytterligare förfining av ingående modellparametrar där en större del av mätresultaten från Stockholm används för att bättre simulera betydelsen av dubbdäck måste göras innan definitiva slutsatser angående effektiviteten av olika åtgärder kan dras. Till osäkerheterna i modellen som bör ses över hör bland annat: - betydelsen av sandning för PM1 halterna och hur detta ska beskrivas - hastighetsberoendet i PM1-emissionerna. Modellen kommer nu att implementeras och testas i Stockholms miljöövervakningsprogram. Den kommer att ligga till grund för realtidsberäkningar och korttidsprognoser i syfte av förutsäga PM1-halterna de närmaste dagarna. Målet är att kunna använda modellen för att vidta akutåtgärder som minimerar de allra högsta PM1-halterna. Modellen har implementerats i Simair ( som är ett internetverktyg för bedömning av luftkvalitet i vägars närområde för svenska kommuner. Ytterligare mätdata från andra städer än Stockholm behövs för förfinad validering av modellen. Ytterligare driftsförsök planeras nu under år 25. Dels mer omfattande CMA-behandling i innerstaden, dels jämförelser mellan effekterna av CMA och andra dammbindande lösningar. Andra åtgärder som diskuteras i länsstyrelsens åtgärdsprogram är att använda stenflis istället för natursand vid halkbekämpning eller att i ökad utsträckning ersätta sandning med salt eller CMA-lösning. Behov föreligger också att ytterligare fastställa betydelsen av grova kontra fina partiklar för folkhälsan.

10 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM1 5 2 Bakgrund Bakgrunden till projektet är att PM1-halterna på många platser i Sverige överskrider miljökvalitetsnormen och EU direktivet. Enligt normen får, från och med 1 januari 25, PM1- halten inte överskrida 5 µg/m 3 mer än 35 gånger per år räknat som dygnsmedelvärde. Dessutom får årsmedelvärdet 4 µg/m 3 inte överskridas från och med 25. I Sverige är det i huvudsak 2 källor som gör att PM1-halterna överskrider gällande normer, nämligen vägtrafiken och vedeldning i gamla vedpannor. Dessutom sker en betydande intransport av partiklar på grund av utsläpp vid förbränning av olja, kol, biobränslen och fordonsbränslen i andra länder. I Sverige har ITM vid Stockholms universitet på uppdrag av Naturvårdsverket kartlagt PM1- halterna i ett antal städer och i bakgrundsluft (Areskoug m fl., 21). Detaljerad information om bland annat partikelutsläppen från förbränning av biobränslen samt de halter som uppkommer och även hälsopåverkan av utsläppen har erhållits genom projektet Biobränsle Hälsa Miljö, som Energimyndigheten finansierat (se rapporter Forskningsprogrammet ASTA (finansierat av MISTRA; har bidragit till förståelsen av partikelhalterna i bakgrundsluften. Tidigare mätningar och beräkningar i Stockholm visar att antalet dagar med halter över 5 µg/m 3 är betydligt flera än som normen tillåter (det vill säga 35 dygn). Under åren 2-23 har antalet dygn över 5 µg/m 3 varit mellan 69 och 11 på Hornsgatan (se årsrapporter från SLB analys på På Sveavägen och Norrlandsgatan har antalet dygn över 5 µg/m 3 legat mellan 66 och 8 den senaste två åren. Även årsmedelvärdet, som enligt normen är 4 µg/m 3, har överskridits på Hornsgatan. För att komma till rätta med dessa höga halter krävs kännedom om källbidragen och även verktyg i form av modeller som kan användas för att kvantifiera betydelsen för halterna av olika tänkbara åtgärder. Halterna av PM1 i gatunivå på Hornsgatan är kraftigt förhöjda under våren, vilket också är fallet i många andra städer i Norden (se även Areskoug et al., 21). Förhöjningen beror bland annat på att gatudamm virvlar upp i luften, s k resuspension. Dammet härstammar bland annat från slitage av vägbanor. Även i taknivå på Rosenlundsgatan (Södermalm) kan man se effekter av den kraftiga resuspensionen under våren. Även när det gäller halterna av PM2.5 syns en tydlig förhöjning under vårmånaderna (se årsrapporter från SLB; Figur 1 visar antalet dygn per månad med halter över miljökvalitetsnormen samt även månadsmedelvärden av PM1-halterna längs Hornsgatan i Stockholm och Kungsgatan i Uppsala. Av figuren framgår att överskridandena av PM1- normen i Stockholm avseende dygnsmedelvärde (5 µg/m 3 ) företrädesvis sker under senvintern och våren. I detta projekt har den relativa betydelsen av olika processer för PM1-halten klarlagts.

11 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM Antal dygn/månad med halter >5 µg/m 3 Hornsgatan Uppsala jan- 99 apr- 99 jul- 99 okt- 99 jan- apr- jul- okt- jan- 1 Månadsmedelvärden av PM1, µg/m 3 apr- 1 jul- 1 okt- 1 jan- 2 apr- 2 jul- 2 okt- 2 jan- 3 apr- 3 jul- 3 okt- 3 jan- 4 apr- 4 jul- 4 okt- 4 Hornsgatan Uppsala jan- 99 apr- 99 jul- 99 okt- 99 jan- apr- jul- okt- jan- 1 apr- 1 jul- 1 okt- 1 jan- 2 apr- 2 jul- 2 okt- 2 jan- 3 apr- 3 jul- 3 okt- 3 jan- 4 apr- 4 jul- 4 okt- 4 Figur 1. Övre figuren visar antal dygn som PM1-halten överskrider 5 µg/m 3 under olika månader (summan av antal dygn för respektive månad). Nedre figuren visar månadsmedelvärden av PM1-halterna. Mätvärdena kommer från Hornsgatan i Stockholm och Kungsgatan i Uppsala. 6 5 µg/m 3 PM-1 PM-2, Figur 2. Mätningar av PM1- och PM2.5-halterna i gatunivå på Hornsgatan i centrala Stockholm. Årsmedelvärden för perioden Mätvärdena från TEOM har korrigerats med 1.2 (gäller både PM1 och PM2.5 i denna figur).

12 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM1 7 Det saknas historiska data på PM1-halter i stadsmiljö i Sverige, speciellt centralt inne i tätorter, i gaturummen längs trafikerade gator, där de flesta överskridandena av miljökvalitetsnormerna sker. I Stockholm har PM1-halterna mätts på Hornsgatan sedan 1994 (Brydolf, 21). Mätningarna av PM1 under från 1994 till och med 1999 har dock endast genomförts under våren (april juni), vilket gör det svårt att dra några slutsatser om trenden under 199-talet eftersom halterna under denna period kan variera kraftigt beroende på meteorologiska förhållanden och även till exempel vägbanans fuktighet. Men utifrån en jämförelse med andra ämnen som mätts under samma period (NOx, bensen och totala PAH halten) och som uppvisar systematiskt sjunkande halter, så förefaller PM1-halterna snarast öka, eller i alla fall inte minska. Mätningarna från och med år 2-24 avser helårsmedelvärden och presenteras i Figur 2. Under denna period syns ingen trend i halterna av vare sig PM1 eller PM2.5. Det framstår som helt givet att de lokala avgasemissionerna inte kan vara speciellt viktiga för vare sig PM1- eller PM2.5-halterna på Hornsgatan. Den markanta ökningen av halterna under senvintern/våren varje år kan inte bero på avgasemissioner. Dessutom skulle halterna ha sjunkit under perioden eftersom avgasutsläppen minskat under denna period med drygt 3_ %. Figur 3 visar dygnmedelhalter av PM1 på Hornsgatan under mars månad för år 2, 21 och 22. Höga halter noteras under alla år men variationerna mellan olika år är stor. Eftersom inte trafikförhållandena visar några större variationer indikerar detta att de meteorlogiska förhållandena har mycket stor betydelse för dygnmedelvärdena. Figur 4 visar dygnsmedelvärdena av PM1-halterna på Norrlandsgatan, Sveavägen och Hornsgatan under 22. Halterna på Sveavägen och Norrlandsgatan följs åt mycket väl, medan halterna på Hornsgatan uppvisar en helt annan variation. Trafikrytmen på dessa tre gator varierar inte speciellt mycket från en dag till en annan. Detta indikerar att det finns lokala faktorer som påverkar PM1-halterna som är beroende av gatans riktning eller utformning PM1 halter under Mars månad Figur 3. Dygnsmedelvärden av PM1-halterna på Hornsgatan mars månad 2, 21 och 22.

13 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM Hornsg Norrlandsg Sveav feb 13 feb 18 feb 23 feb 28 feb 5 mar 1 mar 15 mar 2 mar 25 mar 3 mar 4 apr 9 apr 14 apr 19 apr 24 apr Figur 4. Dygnsmedelvärden av PM1-halterna på Sveavägen, Norrlandsgatan och Hornsgatan under februari april 22. Figur 5. Uppmätta och beräknade halter av PM1 i Stockholms innerstad 22. Värdena är 9-percentilen av dygnsmedelvärdena, som är den norm som är svarats att klara. Siffrorna indikerar uppmätta halter (se motsvarande kartor för andra områden i Stockholms och Uppsala län på Luftvårdsförbundets hemsida:

14 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM1 9 Det finns idag ett stort antal spridningsmodeller för att beräkna föroreningshalter. En utförlig sammanställning finns på Vägverkets hemsida. Empiriska samband för bidraget till PM1- halterna från resuspenderade partiklar har tagits fram i Norge och implementerats i en norsk modell, VLUFT. I Sverige har Bringfelt m fl. (1997) utvecklat en modell för att beskriva PM1- halter längs vägarna. Bringfelts modell har implementerats och testats i Stockholm (Wallin, 1998), men hittills har det inte varit möjligt att använda någon av dessa modeller för att bedöma olika källors betydelse för halterna. SMHI har på uppdrag av Vägverket och Naturvårdsverket tagit fram enkla nomogram som kan användas av kommuner för att snabbt bedöma om PM1- halterna är så höga att noggrannare beräkningsmetoder och/eller mätningar krävs för övervakningen. I Stockholm har genomsnittliga emissionsfaktorer för PM1 använts för att beräkna årsmedelvärden dels för kartläggning av halterna, dels i samband med miljökonsekvensbeskrivningar. Årsmedelvärdena har kunnat relateras till 9 percentilen av dygnsmedelvärdena, som är det partikelmått som är dimensionerande vid jämförelser med miljökvalitetsnormerna. Med denna metodik har halterna av PM1 kartlagts i hela Stockholms och Uppsala län. Figur 5 visar ett exempel på en karta med PM1-halter i Stockholms innerstad. motsvarande kartor för andra områden i Stockholms och Uppsala län finns på Luftvårdsförbundets hemsida: 3 Syften I denna rapport presenteras resultaten från olika projekt med samma övergripande syften nämligen att förstå betydelsen av olika källor till PM1-halterna och vilka åtgärder och driftmetoder som är effektivast för att reducera halterna. Projektet "Utveckling och validering av modell för beräkning av PM1 i urban miljö" har syftat till att utveckla en modell som kan användas på ett tillförlitligt sätt vid kontroll av luftburna partiklar i urban miljö och vid miljökonsekvensbeskrivningar i plansammanhang (till exempel detaljplaner och arbetsplaner) samt validera modellen med käll- receptorberäkningar samt att klarlägga betydelsen av olika källor till halterna av partiklar mätt som PM1 i urban miljö. Projektet "Försök med intensifierat vintervägunderhåll i Stockholmsregionen", som behandlat det statliga vägnätet har syftat till att testa olika driftmetoder och åtgärder som kan leda till en reduktion av partikelhalterna. Ett motsvarande projekt har behandlat det kommunala vägnätet i Stockholm: Intensifierat vintervägunderhåll i Stockholms innerstad. Avsikten har också varit att klarlägga betydelsen av olika källor till halterna av partiklar mätt som PM1 i urban miljö.

15 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM1 1 4 Genomförande Projektet har innefattat försök med olika driftmetoder och åtgärder både i Stockholms innerstad och längs motorvägen mellan Stockholm och Arlanda. I samband med försöken har mätningar genomförts av partikelkoncentrationer och partikelbundna grundämnen. Försöken pågick under 4 till 8 veckor och genomfördes främst under 23 och Mätutrustning Kontinuerliga PM1 och PM2.5 mätningar har gjorts med TEOM (14) instrument. På vissa platser mättes (och mäts) NO och NO 2 med kontinuerliga instrument baserade på kemiluminescensteknik. Det fasta mätprogrammet för luftföroreningar och meteorologi finns beskrivet på SLB's hemsida ( och även i årsrapporter. Mätstationen på Norrlandsgatan kompletterades med mätningar av temperatur, relativ luftfuktighet och fuktigheten på vägbanan. På Norrlandsgatan installerades även en kamera för övervakning av vägbanan. På Sveavägen och i Vallstanäs (längs motorvägen mot Arlanda) mättes den kemiska grundämnessammansättningen hos partiklarna. Partiklar i två storleksfraktioner samlades in på filter. Insamlingstiden var 12 timmar per prov och den skedde med hjälp av automatiska aerosolprovtagare, s.k. SAM (Stationary Aerosol Monitor) utvecklade och kalibrerade vid Avdelningen för Kärnfysik vid LTH (Hansson och Nyman, 1985). Dessa provtar aerosolen i två steg, grova partiklar mellan 2-1 mikrometers aerodynamisk diameter, och fina partiklar mindre än 2 mikrometers diameter. På så sätt erhålls en separation av bidragen från källor till grova partiklar (uppvirvlade partiklar från vägbana (jordstoft 3 ), däck- och dubbslitage, havssalt), respektive fina partiklar (förbränningsaerosoler, långdistanstransport). Proven analyserades med PIXE (Particle Induced X-ray Emission). Mer information om provtagning och analys återfinns under stycket Käll- receptorberäkningar nedan. 4.2 Mätplatser Norrlandsgatan Mätningen på Norrlandsgatan genomfördes på delen mellan Birger Jarlsgatan och Kungsgatan. Denna del är enkelriktad, ca 15 meter mellan husfasaderna och den trafikeras av ca 15 fordon per dygn. Gatan har samma orientering som Sveavägen (NNV) och mätningen har skett på trottoaren på västra sidan, ca 2,5 meter över gatunivån. Mätstationen upprättades år 22. Under 23 upprättade GFK en mätstation för trafikräkning på Norrlandsgatan. 3 "Jordstoft" används här för att beteckna partikulärt material med en sammansättning som liknar geologiskt material från jordskorpan. I trafikmiljöerna som studeras här kan detta härröra från vägsand och stenmaterial i vägbanan. Typiska jordstoftämnen är Al, Si, K, Ca, Ti, Mn och Fe.

16 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM1 11 Figur 6. Mätstationen på Norrlandsgatan. Mätparametrar: PM1, NO, NO 2, temperatur, relativ fuktighet och gatans fuktighet Sveavägen Mätstationen på Sveavägen var lokaliserad på trottoaren på västra sidan. Avståndet mellan husfasaderna är ca 33 meter och byggnaderna är ca 2 meter höga. Gatan trafikeras av ca 3 fordon per dygn. Figur 7. Mätstationen på Sveavägen. Mätparametrar: PM1, PM2.5, NO, NO 2, CO och under en mätkampanj även partiklarnas grundämnessammansättning.

17 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM Vallstanäs Mätningarna utfördes längs E4 an mellan Stockholm och Arlanda vid Vallstanäs. Motorvägen har en sträckning i nord-sydlig riktning med två körfält i vardera riktningen och trafikeras dagligen av ca 6 fordon. Under år 23 genomfördes mätningarna i höjd med överfarten till Vallstanäs gård. Två mätvagnar var placerade på östra sidan av vägen (Figur 8). En mätning genomfördes dessutom i en punkt på västra sidan av vägen. Mätningarna innefattade NOx, PM1, PM1, partikelantal, sot och partikelstorleksfördelning. Vid vagnen närmast vägen (E1) genomfördes provtagning av partiklar på filter som analyserades med avseende på ett stort antal grundämnen. Meteorologiska mätningar genomfördes i en mast vid mätvagnen längst bort från vägen (E2). Figur 8. Mätvagnarna vid Vallstanäs 23. Den närmast vägen benämns E1 och den ca 5 meter in på åkern benämns E2. Dessutom finns en mätstation på västra sidan vägen som ej syns på denna bild (W1). Mätsträckan under 24 års försök var uppdelad i tre olika områden beskrivet i Figur 9, med en längd vardera om ca 9 m. Längs mätsträckan finns inga på eller avfarter vilket gör att samma trafik mängd passerar de tre provsträckorna. Mätningarna utfördes i direkt anslutning till vägrenen på östra sidan av motorvägen med liknade mätstationer som används på Sveavägen och Norrlandgatan, Figur 1. Meteorologiska parametrar mättes i en separat mätvagn placerad 3 m öster om motorvägen, Figur 11. I och med mätstationernas placering på östra sidan av motorvägen kunde endast mätvärden i samband med västlig vind användas för att studera PM1 emissioner från motorvägen. Vägverket har en automatisk trafikräkning alldeles i början av kontrollsträckan. Den har gett kontinuerlig information om antalet fordon och fordonshastigheterna i alla 4 körfälten.

18 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM1 13 Figur 9. Mätstationernas placering utefter E4 an vid Vallstanäs år 24. Den gula sträckan var obehandlad under mätperioden. På den röda sträckan spolades vägrenen och vägmitt dagligen och på den blå sträckan behandlades körfälten med CMA-lösning.

19 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM1 14 Figur 1. Mätstation längs E4 an vid Vallstanäs. Vid alla tre punkterna mättes PM1 och vid en station även NO och NO 2. Figur 11. Mätvagn med meteorologiska mätningar längs E4 an vid Vallstanäs. Mätparametrar: vindriktning, vindhastighet, temperatur, temperatur differensen mellan 7 och 1 m samt relativ fuktighet.

20 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM Betydelse av olika faktorer för PM1 emissionerna I Figur 12 illustreras källor och flöden av partiklar i vägmiljön (Gustafsson, 23). De lokala partikelemissionerna från vägtrafiken består av direkta emissioner och indirekta emissioner. Till de direkta emissionerna hör - ofullständig förbränning av bensin/diesel och motorolja, - emissioner av metallfragment på grund av slitage av motor och delar i avgassystemen - slitage av bromsar, däck och vägbana. Indirekta emissioner uppkommer på grund av resuspension dvs. emissioner till följd av uppvirvling av partiklar som hamnat på vägytan. Beläggningsslitage, bromsslitage och däckslitage samt sandning och saltning bidrar till förrådet av partiklar på vägytan. Till detta kommer även nedfall från luften (torr och våtdeposition) samt genom att material transporteras dit på annat sätt till exempel via fordon (genom spill och sand/lera etc. på däck). Förrådet av partiklar på vägytan minskar då partiklarna virvlar upp i luften och när de spolas ner med dagvattnet vid nederbörd. Till de trafikrelaterade PM1-halterna adderas övriga källors bidrag samt intransporten av partiklar till regionen från utsläpp i andra delar av Sverige och i andra länder. Även sekundär bildning av partiklar ingår i den totala halten PM1 (till exempel oxidation av kväveoxider och svaveldioxid till nitrat respektive sulfat). Detta visar att det är en mängd faktorer som påverkar partikelbildningen och därmed partikelhalterna i luften. Men halterna i luften beror också på andra yttre faktorer såsom luftens stabilitet, vindhastighet, vindriktning och de omgivande fysiska förhållandena längs gatorna. Om gatan kantas av höga byggnader på båda sidorna blir ventilationsförutsättningarna sämre och halterna högre jämfört med en gata utan omgivande byggnader. I följande avsnitt jämförs några av de olika källorna. För jämförelsen har vi valt Stockholms stad år 23.

21 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM1 16 Materialegenskaper Sammansättning Motståndskraft Direkta emissioner Omgivning Omgivning Deposition till vägbana Ytstruktur Ålder Avgaser Etc. Dubbdäcksanvändning Andel Genomsnittlig dubbvikt Antal dubbar/däck Trafikdata Trafikmängd (massa?) Sammansättning Hastighet Körförlopp Beläggningsslitage Däckslitage Bromsslitage Sand/salt Förråd av PM 1 på vägytan Vägytans egenskaper Struktur Textur Trafikdata Hastighet Fordonstyp Meteorologi Fuktighet Väglag Resuspension PM 1 i luften Trafikdata Trafikmängd (massa?) Sammansättning Hastighet Meteorologi Vind Turbulens Fukt Nederbörd DoU-åtgärder Sandning Saltning Plogning Trafikdata Trafikmängd (massa?) Sammansättning Hastighet Meteorologi Nederbörd Borttransport Avrinning Figur 12. Källor och flöden av partiklar i vägmiljön (från Gustafsson, 23).

22 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM Avgaspartikelutsläppen I Stockholms och Uppsala läns emissionsdatabas har EVA modellens emissionsfaktorer för vägtrafiken implementerats. Med hjälp av dessa kan avgasutsläppen beräknas för olika fordonstyper i olika delar av Stockholms och Uppsala län varje år från år 199 till och med år 22. I Tabell 1 redovisas emissioner och emissionsfaktorer för avgaspartiklar för Stockholms stad år 23. Värdena har hämtats från emissionsdatabasen för Stockholms och Uppsala län (Luftvårdsförbundet i Stockholms och Uppsala län, Största bidraget till avgaspartikelutsläppen kommer från lätta fordon (74 %). Av dessa står bensinfordon för huvuddelen; 4 %. Men de lätta dieselfordonen står för 25 % av de totala utsläppen trots att andelen av trafikarbetet endast är 5 %. Det beror på att emissionsfaktorn för lätta dieselfordon är drygt 1 gånger högre än den för bensinbilarna. De tunga fordonen står för 26 % av utsläppen trots att andelen av trafikarbetet endast är 5 %. I Stockholms innerstad är huvuddelen av bussarna etanoldrivna med mycket låga avgaspartikelemissioner i jämförelse med orenade dieselbussar. Avgaspartiklarna är huvudsakligen mindre än 1 µm i diameter (Gidhagen et al., 23; Kristensson et al., 1999). Om man ser till antalet partiklar är emissionsfaktorerna för dieselfordon betydligt högre än för bensinfordon (se vidare Gidhagen et al., 24). Eftersom dieselfordon släpper ut fler och större partiklar per fordonskilometer jämfört med bensindrivna fordon, blir också volyms och massemissionerna större för dieselfordon räknat per fordonskilometer. Tabell 1. Emissioner och emissionsfaktorer för olika typer av fordon på samtliga vägar i Stockholm stad. Avser år 23. (fkm=fordonskilometer) Lätta fordon bensin Lätta fordon diesel Lätta Lastbila r Lätta totalt Lastbila r utan släp Lastbila r med släp Tunga totalt Totalt alla Emission ton/år Trafikarbete miljoner fkm 22,1 13,9 4,7 4,6 8,4 6, 14,4 55, Emissionsfakt or mg/fkm 9,2 14, 34,9 15,3 78,6 13,9 94,3 19,6 Andelar av total emissionen Trafikarbete andelar av totala 4 % 25 % 8 % 74 % 15 % 11 % 26 % 85 % 5 % 5 % 95 % 4 % 2 % 5 %

23 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM Slitage av bromsbelägg Slitaget av bromsbelägg beror på beläggningsmaterialet och på trafikparametrar såsom körbeteende och fordonstyp (Gustafsson, 23). När det gäller partiklar genererade på grund av slitage av bromsbelägg i Stockholm har Westerlund (1998) presenterat en detaljerad undersökning som bygger på dels en inventering försäljningen av bromsbelägg, dels metallanalyser av de vanligaste beläggen. Utredningen visade att förhållandevis stora mängder av vissa metaller (till exempel koppar, antimon och zink) samt även partiklar kan emitteras till luft. I Westerlund & Johansson (22) presenteras en uppskattning av slitaget av bromsbelägg för Stockholms stads fordonspark. Utifrån denna studie uppskattades emissionsfaktorn för lätta fordon till 17 mg/fkm och till 84 mg/fkm för tunga fordon. Värdet för lätta fordon är högre än den uppskattning som gjorts av amerikanska EPA (1985); de kom fram till 8 mg/fkm. Enligt Garg et al. (2) är 86 % av slitaget mindre än 1 µm i diameter och 63 % mindre än 2,5 µm. De kunde också konstatera att endast ungefär 35 % av slitaget blir luftburet. Deras mätning är visserligen inte utförda i verklig trafikmiljö utan i laboratorium och är därmed osäkra. Men om man accepterar denna osäkerhet och korrigerar siffrorna som Westerlund & Johansson redovisar med hänsyn till att detta får man 5,1 mg/fkm för lätta fordon och 25 mg/fkm för tunga fordon för Stockholms stad (Tabell 2). I CEPMEIP (22; se som anger emissionsdata för länder i Europa som underlag för EMEP/UNECE, anges 6 mg/fkm för personbilar och 32 mg/fkm för tung lastbil, vilket ligger väl i linje med värdena för Stockholms stad. Dessa emissionsfaktorer innebär betydligt lägre bidrag till halterna än den emissionsfaktor som skulle behövas för att förklara bidraget från bromsar till PM1-halterna på Hornsgatan i enlighet med beräkningarna som Sternbeck et al. (24) nyligen redovisade. Sternbeck et al. mätte metallhalterna i partiklar på Hornsgatan och använde multivariata beräkningar för att skatta bidragen till partikelhalterna från olika källor. Koppar och antimon användes som markörer för bromsslitaget. De drog slutsatsen att bromsarna bidrar med 1 µg/m 3 till 2 µg/m 3 PM1 i gaturum i innerstaden under våren och sommaren. För mätperioden på Hornsgatan fann de att hela 23 % av PM1-halten (motsvarande 8,3 µg/m 3 ) skulle ha orsakats av bromsslitage. För motsvarande period som Sternbeck et al. genomförde sina mätningar på Hornsgatan var det genomsnittliga uppmätta bidraget till NOx halterna från trafiken på Hornsgatan ca 13 µg/m 3. Med en genomsnittlig emissionsfaktor för NOx på 12 mg/fkm erhålls en emissionsfaktor för bromsslitaget på drygt 7 mg/fkm. Detta är mer än 1 gånger högre än uppskattad emissionsfaktor baserad på Westerlund & Johansson (22). Visserligen är troligen bromsfrekvensen högre på Hornsgatan än genomsnittet för Stockholm men faktorn förefaller ändå väl hög. En del i förklaringen kan ligga i att bromsfaktorn enligt Stenbecks beräkningar är väldigt järnrik (Fe:Cu ca 2:1), och järnet härrör nog inte bara från beläggen utan även från bromsskivan och kanske även andra komponenter i systemet (Sternbeck, pers kommentar). Därmed härrör även en stor del av partikelmassan i bromsfaktorn från andra delar än själva beläggen. Westerlund & Johanssons beräkning avser endast beläggslitage. Sternbecks beräkningar bygger endast på mätningar av metaller. Eftersom en stor del av partikelmassan är organiskt material, t ex. från fordonsavgaserna en källa som inte kunde detekteras av Sternbeck, kan källfördelningen bli tänkas bli felaktig. Sternbeck et al. (24) rapporterar även resultat från multivariata beräkningar av bidragen längs E4 och där är bromsslitagebidraget ca 1 µg/m 3 dvs. bidrar väldigt marginellt till PM1-halterna. 5.3 Slitage av däck Slitaget av däck beror på trafikparametrar såsom körrytm och hastighet, fordonsparametrar såsom fordonstyp samt vägmaterial och meteorologiska parametrar. Däckens egenskaper kan också påverka. Förutom att däcken kan bidra till PM1-halterna kan de innehålla höga halter av polycykliska aromatiska kolväten (PAH). Så kallade högaromatiska oljor (HA-oljor) används i

24 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM1 19 däcken som mjukgörare. Idag finns både sommar och vinterdäck utan HA-oljor. Bland däcken med HA-oljor kan sammansättningen skilja sig drastiskt (Larnesjö, 1999). Men det skall observeras att mängden PAH i partiklarna är försumbar om man ser till den totala partikelmassan. Sett ur perspektivet att klara miljökvalitetsnormerna för PM1 spelar PAHhalterna ingen roll, men ur ett hälsoperspektiv kan de ändå vara viktiga. Det totala däckslitaget ger troligen relativt litet bidrag till PM1-halterna, men det saknas uppgifter för svenska förhållanden. Olika uppgifter förekommer i litteraturen. Mätningar av partikelkoncentrationer och kemisk analys av partiklarna i North Carolina i USA indikerar litet eller inget mätbart bidrag till PM1 emissionerna (Abu-Allaban et al., 23). I CEPMEIP (22) anges 3,5 mg/fkm för personbilar och 18,6 mg/fkm för tunga lastbilar. Liknande värden anges i den amerikanska modellen PART5 (5 mg/fkm respektive 22 mg/fkm för personbilar och lastbilar), där man antar att alla däckslitagepartiklar är mindre än 1 µm i diameter. 5.4 Slitage av vägbanor Vägslitaget beror av - trafikmängd, - fordonstyp, - däcktyp (om dubbdäck har typ av dubb betydelse) - vägmaterial (asfalttyp) - vägbaneförhållanden såsom vägbanans fuktighet, förekomst av sand, salt, snö och is Några av dessa olika faktorers betydelse diskuteras nedan Vägmaterialets betydelse Mätningar inom ramen för forskningsprojektet Weartox som drivs av VTI och finansieras av Vägverket har visat att olika typer av asfalt ger upphov till väsentligt olika emissioner av PM1. Asfalt med kvartsit ger ca 4 gånger lägre emissioner jämfört med granitbaserad asfalt (Mats Gustafsson, VTI, Linköping, 24). Dessa mätningar är gjorda med dubbdäck på en provvägsmaskin i laboratorium under torra förhållande. Fältmätningar av emissionerna av PM1 på olika typer av asfalt saknas än så länge Dubbdäckens betydelse slitage av vägbanor och PM1 Enligt regelbundna manuella kontroller på olika platser i Stockholm är dubbdäcksandelen lite drygt 7 % under vinterhalvåret (beräkningar utförda av Magnus Brydolf, SLB, 23). Denna siffra stämmer mycket väl med skattningar som gjorts av däckbranschens informationsråd, se Figur 13. Som framgår av figuren är andelen betydligt högre i norra Sverige, ca 9 % och lägre i södra Sverige, ca 4 %.

25 Partiklar i stadsmiljö källor, halter och olika åtgärders effekt på halterna mätt som PM Dubbandel (%) Skåne Väst Sydöst Stockholm Mälardalen Mitt Nord Figur 13. Andel av personbilarna i olika delar av Sverige som hade dubbdäck i februari 22. Källa Däckbranschens informationsråd, Pontus Grönvall, Slottsgatan 8, Varberg. Vad säger lagen om dubbdäcksanvändning? I Sverige gäller sedan 1 december 1999 att vid färd på väg under perioden 1 december - 31 mars ska dubbade eller odubbade vinterdäck eller likvärdig utrustning användas när det är vinterväglag. Kravet gäller för personbil, lätt lastbil och buss med en totalvikt av högst 3,5 ton samt släpvagn som dras av ett sådant fordon. Med vinterdäck i vinterdäcklagen avses vinterdäck såväl med som utan dubbar. Mönsterdjupet ska vara minst 3 mm vid vinterväglag under perioden 1 december till och med 31 mars. Mellan 1 maj och 3 september råder dubbdäcksförbud. Det specifika dubbslitaget beror av typen av dubbar (Gustafsson, 23). Det finns ett tydligt samband mellan dubbarnas vikt och vägslitaget. Enligt Norska statens forurensningsillsyn som citeras i Gustafsson (23), var det genomsnittliga dubbslitaget i form av PM1 i Norge 1997, 3 mg/fkm för lätta fordon och 15 mg/fkm för tunga fordon (med dubbdäck). Någon motsvarande siffra för Sverige, där alltså slitaget som ger upphov till PM1 beräknats, finns inte. Det totala slitaget ligger på omkring 1 g/fkm (Gustafsson, 23). Nyligen genomförda mätningar inom ramen för projektet Weartox (Mats Gustafsson, VTI, Linköping) har visat att dubbdäcken ger betydligt mer PM1 emissioner jämfört med icke dubbade däck. De högsta PM1-halterna i Stockholmområden uppmäts under vinterhalvåret och det har konstaterats att dubbdäckens slitage av vägbanan är en av de viktigaste orsakerna för dessa höga halter. Under vintersäsongen 23/24 har andelen personbilar som har dubbdäck studerats i Stockholms stad varje vecka för att jämföras med uppmätta PM1-halter. Figur 14 visar veckomedelvärden för PM1-halten samt procentandelen dubbdäck på personbilar inom Stockholm stad för hösten 23 samt Figur 15 motsvarande för våren 24. Under hösten ökar användningen av dubbdäck med början i oktober för att i slutet på december vara 74 %. Under vintern är dubbanvändningen konstant för att långsamt minska med början under vecka 14. Hur tidigt som de flesta sätter på dubbdäcken beror mycket på väderförhållandena såsom t ex när första ishalkan kommer och när första snön faller. Under milda höstar har en betydligt långsammare ökning av dubbanvändningen observerats. Under hösten 23 (Figur 14) observerades en ökning av veckomedelvärdena av PM1-halterna i takt med att procentandelen dubbdäck ökade. Under våren (Figur 15) syns även att PM1-